ЗМІСТ

Удосконалення системи моніторингу в басейнах малих річок

Боголюбов В. Н., Лаврик В. І. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

2

Шляхи збалансованого водокористування та водовідтворення в

Україні

Хоружий П. Д., Хомутецька Т. П., Котельчук А. Л. . . . . . . . . . . . . . .

6

Екологічна характеристика водоростей макрофітів Кримського уз-

бережжя Чорного та Азовського морів

Маслов І. І., Єжов В. М. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

10

Раритетна складова фіторізноманіття водойм і боліт Лісостепу

України

Чорна Г. А. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

14

Оптимізація аквальних і водно-болотних антропогенних ландшаф-

тів – шлях до збалансованого розвитку Поділля

Хаєцький Г. С. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

18

Використання екологічних нормативів для визначення якості пове-

рхневих вод р. Тетерева

Слободенюк М. О. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

21

Трансформація хімічного складу води Кременчуцького водосхови-

ща та її можливі екологічні наслідки

Єзловецька І. С. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

23

Басейновий підхід до проектування та реалізації екологічної мережі

на прикладі регіону Степового Придніпров’я

Манюк В. В. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

26

Екологічний стан і можливості використання вод природних дже-

рел о. Хортиці і правобережної частини м. Запоріжжя

Рильський О. Ф. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

30

2

УДК: 528.94+504+556.5

УДОСКОНАЛЕННЯ СИСТЕМИ МОНІТОРИНГУ

В БАСЕЙНАХ МАЛИХ РІЧОК

Боголюбов В. Н.,

к. т. н., кафедра загальної екології

та безпеки життєдіяльності,

Національний аграрний університет,

Лаврик В. І.,

Національний університет

«Києво-Могилянська академія»

Сучасні геоінформаційні технології (ГІС-технології) дають можливість

вирішувати значну частину завдань екологічного моніторингу, зокрема, ана-

ліз гідрологічного стану басейну водозбору, використовуючи характеристи-

ки, які впливають на формування поверхневого стоку. Створення геоінфор-

маційної системи басейну річки дає змогу істотно вдосконалити систему мо-

ніторингу як щодо аналізу даних, які одержують на постах спостережень, так

і стосовно наукової підтримки прийняття управлінських рішень. Крім того,

ГІС-технології забезпечують можливість поєднувати результати математич-

ного моделювання з аналізом просторових тематичних даних та представля-

ти результати в зручному і зрозумілому вигляді [1].

Оскільки одним з ключових елементів формування поверхневого стоку

є рельєф місцевості [2], для ефективнішого врахування його особливостей

використовують методи математичного моделювання [3], а при

комп’ютерному моделюванні генеруються цифрові моделі рельєфу (ЦМР)

[1]. Як правило, для цього використовують відповідні інструменти

комп’ютерної обробки масивів різних даних, що якомога повніше характери-

зують територію басейну водозбору.

Загалом використовують два способи одержання топографічних даних.

Перший – застосування методів дистанційного зондування Землі

(ДЗЗ-технології) і фотограмметрії, де є велика кількість напрацювань

і перевірених методик, тому точність результатів досить переконлива.

Перевагами цього способу є висока інформативність космічних знімків,

а також забезпечення достовірності інформації про сучасний стан геологіч-

ного середовища. Основним недоліком способу є висока вартість космічних

знімків високої роздільної здатності.

Другий спосіб, який використовує більшість дослідників, полягає

у використанні топографічних карт як джерела для створення ЦМР

і побудови моделей рельєфу шляхом інтерполяції оцифрованих ізоліній

з топографічних карт (часом застарілих).

Цей підхід також не новий, має свої сильні й слабкі сторони. Серед вад

можна назвати високу трудомісткість і недосить задовільну точність моде-

3

лювання рельєфу. Але, незважаючи на ці вади, можна стверджувати, що

оцифровані топографічні матеріали через відносну дешевизну ще багато ро-

ків будуть безальтернативними джерелами даних для отримання ЦМР.

Оскільки всі забруднюючі речовини, що потрапляють у відкриті во-

дойми з поверхневим стоком сільськогосподарських територій, є недоліком

діяльності (або бездіяльності) відповідних сільськогосподарських підпри-

ємств, ці підприємства і повинні нести відповідальність за надходження за-

бруднень у водні об’єкти. Вважається, що таку відповідальність найефектив-

ніше запроваджувати через економічні нормативи, тобто систему платежів за

неорганізоване скидання забруднюючих речовин з поверхневим стоком.

Чинні в Україні нормативні документи [4–7], не враховують шкоду, за-

подіяну водним об’єктам дифузними джерелами забруднень, до яких нале-

жать поверхневий стік з сільськогосподарських територій.

Нормативи і розміри платежів за забруднення водних об’єктів рекоме-

ндують розраховувати на основі спеціальних дозволів, які б видавали місцеві

(районні чи обласні) управління охорони навколишнього природного середо-

вища [8]. При цьому в нормативах необхідно враховувати не тільки наявність

стаціонарних чи пересувних джерел забруднень, а й сільськогосподарські

угіддя (дифузні джерела), на яких не здійснюють протиерозійних заходів, не

створено водоохоронних зон та прибережних захисних смуг, тобто очевидні по-

рушення статей 80, 87–89 Водного кодексу України.

Плату за забруднення відкритих водойм поверхневим стоком

з сільськогосподарських територій (в кількостях, які не перевищують вста-

новлені нормативи і ліміти) можна розраховувати за формулою [8]:

n

i

іводсіводінднвод МНКП1

, при Мівод Мнівод, (1)

де Пнвод – плата за скиди забруднюючих речовин, грн; Кінд – коефіцієнт

індексації плати; Нсівод – ставка плати за скиди 1 т і-ї забруднюючої речовини

в межах гранично допустимого скиду (ГДС), грн/т; Мівод – фактичний скид і-ї

забруднюючої речовини, т; Мнівод – гранично допустимий скид і-ї забрудню-

ючої речовини, т; і – вид забруднюючої речовини (і = 1, 2, 3,...n); n – кіль-

кість забруднюючих речовин.

При цьому ставку плати за скиди розраховують за формулою:

Нсівод = НбіводКевод, (2)

де Нбівод – базовий норматив плати за скид 1 т і-ї забруднюючої речови-

ни в межах ГДС, грн/т; Кевод – коефіцієнт екологічної ситуації та екологічної

значущості відкритої водойми.

Плату за неорганізовані скиди забруднюючих речовин у межах встано-

влених лімітів Плвод визначають як плату за різницю між лімітними і гранич-

но допустимими скидами з подальшим додаванням одержаних результатів за

видами забруднювальних речовин.

4

За надходження забруднюючих речовин з поверхневим стоком

у відкриті водойми у кількостях, що перевищують встановлені ліміти, плату

за надлімітний неорганізований скид визначають з урахуванням додаткового

надлімітного коефіцієнта Кнлім:

n

i

нводіводсіводінднлімнлім ММНККП1

)( , при Мівод Мнівод, (3)

де Пнлім – плата за надлімітні скиди забруднюючих речовин, грн;

Кнлім = 5.

Загальну плату за неорганізований скид забруднюючих речовин обчис-

люють за формулою:

Пвод = Пнвод + Плвод + Пнлім. (4)

Для природокористувачів, які здійснюють протиерозійні заходи

і забезпечують дотримання природоохоронного режиму водоохоронних зон і

природозахисних смуг, при розрахунках плати за забруднення рекомендують

вводити спеціальний коефіцієнт зменшення плати за забруднення Кзм (на рі-

вні 0,1–0,04), який враховує ступінь впровадження протиерозійних і приро-

доохоронних заходів, тобто

Пвод = Кзм (Пнвод + Плвод + Пнлім). (5)

Масу дифузних скидів забруднюючих речовин у басейн водозбору з

ерозійно небезпечних сільськогосподарських територій визначають, врахо-

вуючи результати математичного моделювання, за формулою [9]:

Мn = (С1 – Сn+1) Q L/V,

де С1, Сn+1 концентрації завислих частинок ґрунту або іншої речовини

(яка визначається показником «каламутність») в 1-му і n+1-му створі, г/м3;

Q – витрати води на даній ділянці річки, м3/год; L – довжина вибраної конт-

рольної ділянки, м; V – швидкість течії, м/год.

Таким чином, розмір плати за забруднення водних об’єктів дифузними

скидами з сільськогосподарських територій становитиме :

tQ )С - (C 1n1 сіводіндзмвод НKKП (6)

Враховуючи зазначене, серед природокористувачів на водозборах рі-

чок, особливо в аграрному секторі виробництва, необхідно забезпечити еко-

номічне стимулювання впровадження протиерозійних та природоохоронних

технологій. Для цього районним та обласним управлінням екології і охорони

навколишнього середовища разом з управліннями Міністерства аграрної по-

літики, Держводгоспу та інших організацій доцільно запровадити комплекс

організаційно-економічних заходів:

1. Організувати екологічний контроль та інспектування прибережних те-

риторій з метою інвентаризації еродованих та ерозійно небезпечних земель і

5

виявлення порушень природоохоронного і водного законодавства України в

басейнах річок.

2. Створити реєстр природокористувачів, діяльність яких пов’язана

з використанням земельних і водних ресурсів на територіях річкових басей-

нів.

3. Вдосконалити систему моніторингу басейнів малих річок шляхом збі-

льшення кількості постів спостережень, зокрема, в гирлах малих річок

і в районах еродованих та ерозійно небезпечних земель за основними гідро-

логічними (швидкість течії, витрати води) та гідрохімічними показниками

(каламутність, БПК, РК, ХПК).

4. Провести інвентаризацію несанкціонованих місць захоронення

і полігонів твердих побутових відходів, скотомогильників і гноєсховищ

у межах водозборів малих річок з подальшою їх реабілітацією

і рекультивацією.

5. Для вдосконалення системи моніторингу в басейнах малих річок, крім

вже складених паспортів, для кожної малої річки розробити геоінформаційні

системи, які б включали цифрові моделі рельєфу, реляційні електронні бази

даних стосовно природокористувачів, еродованих та ерозійно небезпечних

земель, місць захоронення відходів, стан водоохоронних зон, нормативну ба-

зу і програмно-математичне забезпечення.

6. Запровадити систему нормування розсіяних скидів у водні об’єкти (зо-

крема, з поверхневим стоком сільськогосподарських територій) за показни-

ками твердого стоку.

7. Сформувати окремий екологічний фонд, який буде поповнюватись

платежами за неорганізоване скидання забруднюючих речовин у водні

об’єкти. Кошти з цього фонду слід спрямовувати на розв’язання проблем ре-

культивації і відновлення водних об’єктів, а також виконання природоохо-

ронних робіт як на водозбірних територіях, так і безпосередньо на водних

об’єктах. За кошти фонду слід насамперед влаштувати водоохоронні зони та

прибережно-захисні смуги з виконанням агро-лісо-лучно-меліоративних та

природоохоронних робіт (насадження деревно-чагарникової рослинності, по-

сів багаторічних трав, зміцнення берегів та ін.).

8. Розмір плати за забруднення водних об’єктів розсіяними скидами

з сільськогосподарських територій доцільно визначати за формулою (6).

Література:

1. Мартыненко А. И., Варшанина Т. П., Плисенко О. А. Геоинформа-

ционное моделирование территорий // Системы и средства информатики:

Спец. Вып. Геоинформационные технологии / Под ред. И. А. Соколова. – М.:

ИПИ РАН, 2004.

2. Адаменко О. М., Рудько Г. І. Екологічна геоморфологія. – Івано-

Франкіськ: Факел, 2000. – 411 с.

3. Лаврик В. И., Боголюбов В. Н. Управление качеством поверхност-

ного стока с помощью математического моделирования процессов самоочи-

щения // Гидробиологический журнал. – 2005. – Т. 40, № 1. – С. 108–119.

6

4. Методика з упорядкування водоохоронних зон річок України // Мі-

ністерство екології та природних ресурсів України. – К.: УкрНДІВЕП, 1999.

5. Методика розрахунку розмірів відшкодування збитків, заподіяних

державі внаслідок порушення правил охорони водних ресурсів на землях во-

дного фонду, пошкодження водогосподарських споруд і пристроїв, пору-

шення правил їх експлуатації. Затверджена Наказом Держводгоспу України

від 29 грудня 2001 р. № 290.

6. Методичне керівництво по розрахунку антропогенного навантажен-

ня і класифікації екологічного стану басейнів малих річок України. – НТД

33-4759129-03-04-95.

7. Рекомендації щодо проведення органами Держводгоспу України ро-

зрахунку розмірів збитків, заподіяних державі внаслідок порушення вимог

водного законодавства. Затверджені Наказом Держводгоспу України від

12 листопада 2003 р. № 299.

8. Сметанин В. И. Восстановление и очистка водных объектов: Учебник.

– М.: Колосс, 2003. – 157 с.

9. Лаврик В. И., Боголюбов В. Н., Юхимчук І. В. Визначення змиву

ґрунту з поверхні водозбору методом математичного моделювання // Науко-

вий вісник НАУ. – Вип. № 95, 2006. – С. 137–142.

УДК 628.33: 631.67

ШЛЯХИ ЗБАЛАНСОВАНОГО ВОДОКОРИСТУВАННЯ ТА

ВОДОВІДТВОРЕННЯ В УКРАЇНІ

Хоружий П. Д.,

д. т. н., професор, завідувач лабораторії

водопостачання і водовідведення,

Хомутецька Т. П., Котельчук А. Л.,

Інститут гідротехніки і меліорації УААН

Загострення екологічної ситуації в Україні внаслідок глибокої соціаль-

но-економічної кризи протягом останніх 10–15 років зумовило необхідність

прийняття адекватних рішень на державному рівні у сфері водогосподарської

політики. Загальнодержавна програма розвитку водного господарства Украї-

ни, яка визначає головні напрями збалансованого розвитку водогосподарсь-

кого комплексу, поліпшення умов водозабезпечення населення і галузей еко-

номіки при збереженні водних систем як унікальних складових природного

середовища, є основою впровадження концепції сталого розвитку водного

господарства в Україні.

Розв’язання проблеми водозабезпечення є умовою сталого розвитку

країни, основними принципами якого є органічне і доцільне поєднання соці-

7

ально-економічних проблем з екологічними, узгоджене розв’язання яких

сприяє переходу суспільного розвитку на якісно новий рівень.

Україна належить до найменш забезпечених власними водними ресур-

сами країн Європи і є одним з регіонів зі значним антропогенним наванта-

женням на водні джерела та нестачею достатньої кількості прісної води. За

визначенням Європейської економічної комісії ООН, держава, водні ресурси

якої не перевищують 1,5 тис. м3 на одну людину, вважається не забезпече-

ною водою. В Україні питома величина місцевого стоку в маловодний рік

у розрахунку на одного мешканця становить лише 0,52 тис. м3, а з урахуванням

транзитного стоку – 1,02 тис. м3.

Ресурси поверхневого стоку в Україні за середньобагаторічним показ-

ником становлять 95,2 млрд м3/рік. Вони включають місцевий стік –

54,7 млрд м3/рік та приплив – 40,5 млрд м

3/рік. У маловодний рік ресурси по-

верхневого стоку за середньобагаторічним показником становлять

71,3 млрд м3/рік (місцевий стік – 38,8 млрд м

3/рік і приплив –

32,5 млрд м3/рік). Приплив здійснюється з територій суміжних держав: Біло-

русі (58 % загального обсягу припливу), Росії (26 %), а також Молдови, Уго-

рщини, Польщі.

Найнижчий рівень забезпеченості місцевими водними ресурсами має

південно-східний регіон країни – Херсонська, Донецька, Одеська, Дніпропе-

тровська, Миколаївська області та АР Крим. Найменше забезпечені ресурса-

ми річкового стоку АР Крим, Харківська, Житомирська, Миколаївська, Во-

линська та Донецька області.

У водогосподарському комплексі основними споживачами водних ре-

сурсів є: населені пункти, промисловість та сільськогосподарське виробниц-

тво, зрошення земель та обводнення посушливих районів, гідроенергетика,

водний транспорт, рибне господарство і рекреація.

Найбільші водоспоживачі зосереджені в посушливих, густонаселених

та промислово розвинутих регіонах – АР Крим, Запорізькій, Київській, Дніп-

ропетровській, Донецькій, Луганській і Харківській областях,

а найменші обсяги води споживають на заході України – у Чернівецькій, За-

карпатській, Тернопільській, Житомирській, Рівненській та Волинській обла-

стях. За 10 років різко зменшились (на 84 %) об’єми використання води на

зрошення, скоротилось витрачання свіжої води на виробничі потреби (від

10,3 до 4,1 млрд м3/рік), істотно зменшились (на 44,4 %) об’єми води, вико-

ристаної на господарсько-питні потреби. За цей період змінилася

і структура водокористування: більш як удвічі зменшилась частка викорис-

тання води на зрошення та зросла в 1,5 раза на господарсько-питні потреби

і в 1,1 раза – на виробничі. Проте, незважаючи на зменшення об’ємів викори-

станої води, рівень антропогенного навантаження на водні ресурси залиша-

ється високим. Практично всі поверхневі водні об’єкти, особлив у районах

розміщення потужних промислових та сільськогосподарських комплексів,

відчувають його вплив, що проявляється у їх забрудненні, вичерпанні та де-

градації.

8

Основними причинами забруднення поверхневих вод України

є скидання неочищених та недостатньо очищених господарсько-побутових

і виробничих стічних вод, надходження забруднюючих речовин

з поверхневим стоком із забудованих територій та сільськогосподарських

угідь, ерозія ґрунтів на водозбірній площі. Внаслідок незадовільного стану

комунікацій, спрацювання та несвоєчасної заміни обладнання, відключення

електроенергії виникають аварійні ситуації на каналізаційних системах насе-

лених пунктів, що призводить до скидання у водні об’єкти неочищених стіч-

них вод. Дренажно-скидні води фільтруються через ґрунти, які вміщують

значну кількість добрив, пестицидів і важких металів, насичуються ними та

виносяться у водоприймачі, забруднюючи ґрунтові й поверхневі води.

За вмістом біогенних та органічних речовин, мінеральних солей, фено-

лів, нафтопродуктів і металів протягом останніх років спостерігається стала

тенденція до погіршення якості води майже в усіх поверхневих водах, це зу-

мовлює погіршення питного водопостачання населення, виникнення придухи

риб та утруднює рекреаційне використання водних об’єктів.

Під впливом хімізації сільськогосподарського виробництва, розорю-

вання заплав, осушування земель, розвитку промисловості та розбудови міст

водні об’єкти зазнають значних змін. У басейнах річок знижується стійкість

природних ландшафтів, в екосистемах порушується рівновага і погіршується

якість поверхневих вод. В результаті річки втрачають природну самоочисну

здатність, їм стають властивими елементи екологічної кризи. Внаслідок за-

бруднення зменшується біорізноманіття, при зрошенні водою незадовільної

якості відбувається засолення ґрунтів, знижується урожайність культур, при

напуванні худоби забрудненою водою на 40–70 % зменшується продуктив-

ність у тваринництві, зазнає значних збитків і рибне господарство – погіршу-

ється товарна якість риби, гинуть молодь та кормові організми. Тому забруд-

нення водних ресурсів є однією з найгостріших проблем сьогодення.

Основними методами охорони водних ресурсів від забруднення

є ефективне очищення стічних вод на очисних спорудах за новими чи удо-

сконаленими технологіями, використання передових технологій сільськогос-

подарського та промислового виробництва, впровадження замкнених (без-

стічних) систем водопостачання у виробничих циклах без скидання стоків

у природні джерела, заборона застосування пестицидів та інших отрутохімі-

катів у водоохоронній зоні. Такі заходи сприятимуть зниженню рівня водос-

поживання у промисловості, зменшенню скидів стічних вод у природні во-

дойми та поліпшенню екологічного стану довкілля. Також потребують пос-

тійної уваги проблеми, пов’язані з ерозійними процесами, забрудненням

і замуленням малих річок, що з’явилися внаслідок зменшення лісистості тери-

торій, випрямлення русел річок, осушення перезволожених земель.

Збалансований розвиток водогосподарського комплексу, що передба-

чає поліпшення умов водозабезпечення населення і галузей економіки країни

та екологічного стану водних джерел, потребує балансу між екологічними та

економічними пріоритетами при управлінні водними ресурсами, узгодженні

інтересів водокористувачів за мінімізації антропогенного впливу на водні

9

об’єкти для збереження водноресурсних систем як унікальних складових

природного середовища. Необхідно впроваджувати принципи платності за

користування водними ресурсами, а також за скидання в них забруднень та

відходів, забезпечити населення екологічно чистою питною водою, надавати

екологічну освіту, поширювати у суспільстві екологічну інформацію та про-

паганду, адже ставлення громадськості до природних багатств визначає рі-

вень культури і розвитку нації.

Науково обґрунтоване управління водними ресурсами, режимом вод

і водоспоживанням для раціонального комплексного їх використання на пев-

ній території можливе при впровадженні басейнового принципу управління

водними ресурсами. За таким принципом управлінська структура у межах

водозбірної площі басейну здійснюватиме функції планування, координації

і контролю, забезпечуючи комплексне й збалансоване управління річковими

водами цього басейну на регіональному, загальнодержавному та міждержав-

ному рівнях. Повноваження і завдання управлінських структур розподіляти-

муться по вертикалі: басейновий комітет – басейнове водне управління – об-

ласні управління водного господарства.

Для зрошення сільськогосподарських культур доцільно застосовувати

очищені господарсько-побутові стічні води, а також очищені стоки від спир-

тових заводів. Такі води мають високу удобрювальну цінність, оскільки в

них міститься велика кількість калію і азоту. Але при здійсненні удобрюва-

льних поливів сільськогосподарських культур неочищеними стічними вода-

ми спостерігається тенденція до збільшення кількості нітратів у ґрунті. Тому

необхідно враховувати гранично допустиму концентрацію в них основних

забруднюючих речовин з урахуванням типу ґрунтів, а отже, слід застосову-

вати споруди для доочищення стічних вод після їх неповного біологічного

очищення.

Діючі споруди, призначені для цієї мети, нині у більшості випадків

працюють недосить ефективно і економічно. Доочищення стічних вод потре-

бує великих капітальних і експлуатаційних витрат, які збільшуються

з підвищенням ступеня видалення забруднень. Нині мікробіологічним шля-

хом можна очистити будь-яку забруднену органічними сполуками рідину

в біореакторі з прямоточним рухом рідини через нерухоме волокнисте заван-

таження з іммобілізованими гідробіонтами та максимально можливою їх

концентрацією. Таким чином, для ефективного використання стічних вод у

системах зрошення потрібно застосовувати раціональну технологію їхнього

очищення для одержання стоків, що містять поживні речовини для удобрен-

ня сільськогосподарських культур при зрошенні і не завдають шкоди навко-

лишньому середовищу.

При проектуванні біореакторів для доочищення стічних вод необхідно

вибирати тип завантаження і визначати його оптимальні конструктивні

й технологічні параметри. Для досліджень ми запропонували використати

жорстке завантаження з концентричними волокнисто-поліетиленовими обо-

лонками, в якому створюються сприятливі умови для закріплення мікроорга-

нізмів, забезпечується вільний контакт стічної рідини з ними, а також відбу-

10

вається безперешкодний вихід газів. Результати лабораторних досліджень

свідчать про високу ефективність роботи біореактора і контактного просвіт-

лювального фільтра при доочищенні стічних вод.

УДК 581.526.323(477.75)

ЕКОЛОГІЧНА ХАРАКТЕРИСТИКА ВОДОРОСТЕЙ-МАКРОФІТІВ

КРИМСЬКОГО УЗБЕРЕЖЖЯ ЧОРНОГО ТА АЗОВСЬКОГО МОРІВ

Маслов І. І.,

д. б. н., завідувач відділом

охорони природи,

Єжов В. М.,

д. т. н., директор,

Нікітський ботанічний сад –

Національний науковий центр УААН

Незважаючи на великий обсяг інформації, накопичений у процесі при-

родних і антропогенно змінених морських екосистем, немає досить предста-

вницьких даних про локальний розподіл фітобентосу і закономірності його

розвитку залежно від антропогенного впливу і техногенного забруднення.

Тривалість вегетації водоростей-макрофітов. Водорості-макрофіти

за терміном розвитку поділяють на чотири групи: багаторічні –

з багаторічною сланню; однолітні – з безперервною зміною циклів в усі се-

зони року; сезонно-зимові і сезонно-літні – з переважним розвитком гамето-

фіта або спорофіта у певні сезони. Їх поширення нерозривно пов’язане з тем-

пературою морської води та її змінами у різних акваторіях Чорного

й Азовського морів.

Слід зазначити, що в заповідних об’єктах Чорного й Азовського морів

у переважній більшості випадків серед зелених водоростей немає сезонних

видів, а серед бурих – однорічні види. Можна сказати, що домінуючою в усіх

випадках є група однорічних видів. Друге місце, як правило, посідають бага-

торічні види, третє (останнє) – сезонні. Виявляються певні відмінності

в розподілі груп з різною вегетацією водоростей по заповідних об’єктах. Так,

у розподілі однорічних видів спостерігається тенденція до зменшення їх від-

носної кількості при просуванні від заповідних об’єктів що розташовані пів-

нічніше тих, що знаходяться південніше. Щодо багаторічних видів водорос-

тей спостерігається протилежна картина – зменшення їх відносної кількості

за напрямом від південніше розташованих об’єктів до північних. Що стосу-

ється сезонних видів водоростей, то виявлено збільшення відносної кількості

сезонно-зимових за напрямом від південніше розташованих об’єктів до пів-

нічних і зменшення сезонно-літніх у цьому ж напрямі, що цілком закономір-

но.

11

Досліджувані заповідні об’єкти знаходяться в різних флористичних

(гідроботанічних) районах, що оточують узбережжя Криму. При аналізі спів-

відношення видів водоростей у заповідних акваторіях кожного флористично-

го району у складі фітобентосу виявлено таку закономірність: процентне

співвідношення однорічних видів водоростей-макрофітів зменшується в на-

прямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних

(тепловодних); процентне співвідношення багаторічних видів водоростей-

макрофітів збільшується в напрямі від північних (холодноводних) флористи-

чних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення сезон-

но-зимових видів водоростей-макрофітів зменшується в напрямі від північ-

них (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних);

процентне співвідношення сезонно-літніх видів водоростей-макрофітів збі-

льшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів

до південних (тепловодних).

Як і в заповідних акваторіях, для антропогеннопорушених акваторій

у переважній більшості випадків серед зелених водоростей немає сезонних

видів, а серед бурих – однорічних. Можна сказати, що домінуючою тут є

група однорічних видів. На другому місці, як правило, – багаторічні види,

третьому – сезонні. У зелених водоростей природних акваторій немає сезон-

них видів, а в бурих – однорічних. У цілому домінуючою є група однорічних

видів, далі йдуть багаторічні та сезонні види. Таким чином, розподіл з різною

вегетацією видів природних акваторій підпорядковуються закономірності,

виявленої нами для макрофітів заповідних акваторій.

Зустрічальність водоростей-макрофітів. Для аналізу альгофлори

проведено поділ видів на три групи за характерами зустрічальності – ведучі,

супутні й рідкісні [1]. Такий аналіз має велике значення у справі охорони

природи, збереження рідкісних і зникаючих видів.

Можна зробити висновок, що за невеликим винятком основу флорис-

тичного складу фітобентосу заповідних об’єктів Чорного й Азовського морів

становлять ведучі види водоростей. Далі йдуть супутні види, потім рідкісні.

Тільки в Чорноморському заповіднику і на Лебедячих островах домінують

рідкісні види водоростей; у природному заповіднику «Мис Мартьян»

і Казантипському природному заповіднику кількість рідкісних видів переви-

щує кількість супутніх; в Опукському природному заповіднику рідкісні й су-

путні види є в рівних кількостях. У розподілі водоростей різних груп зустрі-

чальності по заповідних об’єктах виявлено певні різниці. Так, у розподілі ве-

дучих видів спостерігається така тенденція – збільшення їх відносної кілько-

сті при просуванні від північніше розташованих заповідних об’єктів до пів-

денніших. Щодо рідкісних видів водоростей – є картина протилежною: збі-

льшення їхньої відносної кількості в напрямі від південніше розташованих

об’єктів до північних. Для точнішого виявлення розподілу водоростей різних

груп зустрічальності, як і у випадку з групами водоростей з різною вегетаці-

єю, проаналізовано співвідношення видів, що трапляються у заповідних ак-

ваторіях і відзначені для кожного флористичного району. У результаті в

складі фітобентосу виявлено таку закономірність: процентне співвідношення

12

ведучих і супутніх видів водоростей-макрофітів збільшується в напрямі від

північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловод-

них); процентне співвідношення рідкісних видів водоростей-макрофітів зме-

ншується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до

південних (тепловодних).

В антропогеннопорушених акваторіях домінуючою в усіх випадках

є група ведучих видів водоростей-макрофітів. На пляжах санаторію «Чорно-

мор’я», готелю «Ореанда» і Алуштинського яхт-клубу кількість супутніх

і рідкісних видів однакова, а на пляжі м. Ялти і на очисних спорудах Сімеїза

частка рідкісних видів перевищує частку супутніх. Для природних акваторій

важливо відзначити, що ведучі види є домінуючою групою всюди, крім Та-

мані й Сиваша. Друге місці посідає група рідкісних видів – у п’ятьох аквато-

ріях з восьми обстежених їх частка перевищує частку супутніх, а в Сиваші –

і ведучих видів. Тільки в трьох акваторіях група супутніх видів водоростей

перевищує групу рідкісних.

Сапробность водоростей-макрофітів. Стосовно ступеня забруднення

морської води водорості-макрофіти поділяють на три групи – олігосапроби,

мезосапроби і полісапроби. Аналіз сапробності водоростей дає змогу виявля-

ти чисті акваторії й акваторії, які зазнають впливу побутового забруднення.

Серед водоростей-макрофітів заповідних об’єктів Чорного моря домі-

нуючою в усіх випадках є група олігосапробних видів. Друге місце посіда-

ють мезосапробні види, третє (останнє) – полісапробні. Серед бурих водоро-

стей полісапробних видів немає. В Азовському морі домінуючою є група ме-

зосапробних видів водоростей. У розподілі сапробіологічних груп водорос-

тей по заповідних об’єктах виявлено певні розбіжності. Так, у розподілі олі-

госапробних видів спостерігається тенденція до збільшення їхньої відносної

кількості при просуванні від північніше розташованих заповідних об’єктів до

південних. Щодо мезосапробних і полісапробних видів водоростей – є кар-

тина протилежна: збільшення їх відносної кількості в напрямі від південніше

розташованих об’єктів до північних.

При аналізі співвідношення видів водоростей в заповідних акваторіях

кожного флористичного району у складі фітобентосу виявлено таку законо-

мірність: процентне співвідношення олігосапробних видів водоростей-

макрофітів збільшується в напрямі від північних (холодноводних) флористи-

чних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення мезо-

сапробних і полісапробних видів водоростей-макрофітів зменшується в на-

прямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних

(тепловодних).

В антропогеннопорушених акваторіях, як і в заповідних, у переважній

більшості випадків домінуючою є група олігосапробних видів. Тільки

в акваторії пляжу м. Ялти частка мезосапробів трохи перевищує частку олі-

госапробів. Друге місце, як правило, посідають мезосапробні види, третє

(останнє) – полісапробні. Серед бурих водоростей полісапробних видів водо-

ростей-макрофітів немає. У природних акваторіях Чорного моря доміную-

чою є група олігосапробних видів, далі йдуть мезосапробні і полісапробні

13

види. Серед бурих водоростей немає не тільки полісапробів (що для них ха-

рактерно), а й мезосапробів. В Азовському морі домінують мезосапроби,

у Сиваші олігосапробних видів не виявлено. Розподіл видів природних аква-

торій за сапробністю підпоряковується закономірності, виявленій нами для

макрофітів заповідних акваторій.

Флористичний склад водоростей-макрофітів. Досліджувані водоро-

сті-макрофіти відносять до трьох відділів: зелені водорості (Chlorophyta), бу-

рі водорості (Phaeophyta) і червоні водорості (Rhodophyta).

За флористичним складом водоростей-макрофітів в альгофітоценозах

заповідних об’єктів Чорного й Азовського морів, у переважній більшості ви-

падків домінують червоні водорості. У Чорноморському заповіднику, на Ле-

бедячих островах і в аквальном комплексі біля Джангульского зсувного уз-

бережжя друге місце посідають зелені водорості, третє (останнє) – бурі.

У заповідних об’єктах Південного берега Криму друге місце посідають бурі

водорості, а зелені – третє. Тільки в заповіднику «Мис Мартьян» кількість

зелених і бурих водоростей однакова. Така ж картина спостерігається

в акваторіях аквального комплексу біля мису Чауда й Опукського природно-

го заповідника. У заповідних об’єктах Азовського моря частка зелених водо-

ростей зростає – в акваторії Казантипського природного заповідника вони

виходять на перше місце, перевищуючи кількість червоних і бурих. У розпо-

ділі зелених, бурих і червоних водоростей по заповідних об’єктах виявлено

певну різницю. Так, у розподілі зелених водоростей є тенденція до зменшен-

ня їх відносної кількості при просуванні від північніше розташованих запові-

дних об’єктів до південніших. Стосовно червоних водоростей спостерігаєть-

ся протилежна картина – зменшення їх відносної кількості в напрямі від пів-

денніше розташованих об’єктів до північних.

При аналізі співвідношення видів водоростей різних відділів, відзначе-

них у заповідних акваторіях кожного флористичного району, у складі фіто-

бентосу виявлено таку закономірність: процентне співвідношення зелених

водоростей зменшується в напрямку від північних (холодноводних) флорис-

тичних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення чер-

воних водоростей збільшується в напрямі від північних (холодноводних)

флористичних районів до південних (тепловодних).

Можна сказати, що в переважній більшості випадків для альгофітоце-

нозів антропогеннопорушених акваторій характерне таке співвідношення:

домінують червоні водорості, друге місце посідають зелені, третє (останнє)

– бурі. Винятком є акваторія пляжу в урочищі Батилиман, де співвідношення

відділів водоростей представлено картиною, характерною для заповідних

об’єктів Південного берега Криму (червоні – бурі – зелені). Цей виняток мо-

жна пояснити тим, що на момент обстеження пляж тільки формувався і рек-

реаційних навантажень на акваторію ще не було. Тому фітобентос цього

пляжу перебував в умовах, характерних для всього заповідного урочища. Ро-

зподіл водоростей різних відділів у природних акваторіях підпорядковується

закономірності, виявленій нами для макрофітів заповідних акваторій. Так, у

районі мису Кам’яний і озера Донузлав домінують червоні водорості, далі

14

йдуть зелені та бурі. В акваторіях мисів Бугас і Чікен (Південний берег Кри-

му) домінують червоні водорості, далі бурі й зелені. У районі Керченської

протоки (мис Малий, Таманська затока) і далі в Азовському морі і Сиваші

частка зелених водоростей у фітоценозах починає збільшуватися і вони ста-

ють домінуючими, а червоних – зменшуватися.

Таким чином, співвідношення зелених, бурих і червоних водоростей

в альгофітоценозах заповідних і природних акваторій підпорядковане тим

самим закономірностям. Підтверджується, що в Чорному морі домінують че-

рвоні водорості, а в Азовському – зелені.

Одержані дані розширюють наші уявлення про закономірності розпо-

ділу видів по флористичних районах [1, 2].

Література:

1. Калугина-Гутник А. А. Фитобентос Черного моря. – К.: Наукова дум-

ка. – 1975. – 248 с.

2. Водяницкий В. Н. О естественноисторическом районировании Чер-

ного моря, в частности, у берегов Крыма // Тр. Севастоп. биол. ст.

АН СССР. – М.–Л., 1949. – Т. 7. – С. 249–255.

УДК 581.526 (477)

РАРИТЕТНА СКЛАДОВА ФІТОРІЗНОМАНІТТЯ ВОДОЙМ І БОЛІТ

ЛІСОСТЕПУ УКРАЇНИ

Чорна Г. А.,

к. б. н., доцент,

Уманський державний

педагогічний університет

імені Павла Тичини

Першочергові завдання щодо збереження рослинного покриву боліт

Лісостепу України були намічені близько чверті століття тому [1], згодом

були укладені перші детальні списки рідкісних видів флори водойм та їх ра-

ритетних угруповань [2]. Однак в сучасних умовах посиленого антропоген-

ного впливу екотопи водойм і боліт зазнають подальшої трансформації, що

негативно позначається на їх фіторізноманітті. Отже, дослідження водойм

і боліт фітосозологічного спрямування залишаються актуальними і надалі.

Збереження їх екосистем забезпечить умови стабілізації гідрологічного ре-

жиму та функціонування фіторізноманіття.

Мета цієї роботи – виділення раритетної складової фіторізноманіття на

основі розробленої нами на засадах методу Браун-Бланке класифікаційної

схеми рослинності водойм і боліт Лісостепу України. Проаналізовано п’ять

класів водної та два болотної рослинності, в межах кожного класу наведено

15

загальну кількість описаних нами асоціацій (в чисельнику) та кількість рідкі-

сних для регіону асоціацій (у знаменнику). Серед діагностичних видів кож-

ного класу виділено раритетну складову, яка охоплює регіонально рідкісні

види та види, занесені до Червоної книги України (1996), (позначені в пере-

ліку *).

Клас Lemnetea включає угруповання вільноплаваючих на поверхні та

в товщі води невкорінених рослин – плейстофітів. Клас Charetea fragilis, що

належить до маловивчених у межах України, об’єднує угруповання харових

водоростей. Клас Potametea налічує найбільшу кількість синтаксонів, едифі-

каторами яких є прикріплені до дна водойм рослини з плаваючими на повер-

хні або зануреними в товщу води листками – аерогідатофіти та еугідатофіти.

Клас Platyhypnidio-Fontinalietea antipyretiсae репрезентований асоціацією,

яка утворена реофільним гіпновим мохом у проточних добре аерованих во-

доймах. Клас Utricularietea intermedio-minoris об’єднує угруповання обвод-

нених екотопів у межах евтрофних і мезотрофних боліт.

Клас Phragmito-Magnocaricetea охоплює трав’янисті угруповання ни-

зинних боліт і прибережних мілководь, утворені гелофітами. Клас

Scheuchzerio-Caricetea nigrae включає угруповання евмезотрофних

і мезотрофних боліт, які знаходяться в Лісостепу за південною межею су-

цільного поширення, що зумовлює наявність у їх складі ряду раритетних ви-

дів і синтаксонів.

Розподіл рідкісних діагностичних видів за класами водної та болотної рос-

линності Лісостепу України

Клас Lemnetea R. Tx. 1955 (9

18ас.):

*Aldrovanda vesiculosa L., Lemna gibba L., Ricciocarpus natans (L.) Corda,

*Salvinia natans (L.) All., Wolffia arrhiza (L.) Horkel ex Wimmer.

Клас Charetea fragilis Fukarek ex Krausch 1964 (1

2ас.):

*Chara delicatula Ag.

Клас Potametea Klika in Klika et Novak 1941 (18

35ас.):

Batrachium aquatile (L.) Dumort., B. rionii (Lagger.) Nyman, Callitriche stagnalis

Scop., Caulinia minor (All.) Coss. et Germ., Ceratophyllum submersum L., C.

tanaiticum Sapjeg., Hottonia palustris L., Myriophyllum alterniflorum DC.,

Nymphaea alba L., N. candida C. Presl., *Nymphoides peltata (S. G. Gmel.) O.

Kuntze, Potamogeton acutifolius Link., P. alpinus Balb., P. gramineus L.,

P. obtusifolius Mert. et W. D. J. Koch, P. praelongus Wulfen, P. rutilus Wolfg.,

P. sarmaticus Mäemets, P. trichoides Cham. et Schlecht., *Trapa natans L.s.l.

Клас Platyhypnidio-Fontinalietea antipyreticae Phil. 1956 (1

1ас.):

Fontinalis antipyretica Hedw.

16

Клас Utricularietea intermedio-minoris Den Hartog et Segal 1964 em.

Pietsch 1965 (2

2ас.):

Sparganium minimum Wallr.,Utricularia intermedia Hayne, U. minor L.

Клас Phragmito-Magnocaricetea Klika in Klika et Novak 1941 (16

49):

Alisma lanceolatum With., Calla palustris L., Carex atherodes Spreng., C. buekii

Wimmer, *C. buxbaumii Wahlenb., C. disticha Huds., C. hartmanii Cajand., C.

paniculata L., C. rostrata Stokes, *Cladium mariscus (L.) Pohl, *Dactylorhiza

incarnata (L.) Soó, Glyceria arundinacea Kunth, Hippuris vulgaris L.,

Menyanthes trifoliata L., Pedicularis palustris L., Potentilla palustris (L.) Scop.,

Ranunculus lingua L., Rorippa nasturtium-aquaticum (L.) Hayek, Scirpus radicans

Schkuhr., S. triqueter L., Scolochloa festucacea (Willd.) Link, Senecio paludosus

L., Siella erecta (Huds.) M. Pimen.

Клас Scheuchzerio-Caricetea nigrae (Nordh. 1936) R. Tx. 1937 (7

8ас.):

*Carex chordorrhiza Ehrh., *C.davalliana Smith, C. diandra Schrank,

C. lasiocarpa L., C.limosa L., *Drosera intermedia Hayne, *D.longifolia L.,

D.rotundifolia L., *Epipactis palustris (L.) Crantz, *Hammarbya paludosa (L.) O.

Kuntze, *Liparis loeselii (L.) Rich, *Scheuchzeria palustris L., *Schoenus

ferrugineus L.

Проаналізовані класи водної та болотної рослинності включають 30 та

36 рідкісних діагностичних видів відповідно. Зі складу раритетної складової

водної флори 5 видів внесено до другого видання Червоної книги України

(1996). Серед рідкісних болотних видів – 12 червонокнижних видів.

У складі водної рослинності налічується 31 рідкісний синтаксон на рі-

вні асоціації, що становить понад 50 % її ценотичного різноманіття для Лісо-

степу України.

У складі болотної рослинності – 23 рідкісні асоціації, або близько 40 %

встановлених для регіону синтаксонів.

Аналіз розподілу рідкісних синтаксонів за річковими басейнами та бо-

лотними районами Лісостепу свідчить, що більшість з них розподілено по

регіону більш-менш рівномірно. Однак синтаксони, які діагностуються сте-

нотопними видами, мають обмежене поширення та ілюструють територіаль-

ну диференціацію рослинного покриву надмірно зволожених екотопів. До

таких синтаксонів насамперед належать угруповання карбонатних боліт, по-

ширені лише на крайньому північному заході Лісостепу: Cladietum marisci,

Schoenetum ferruginei, Caricetum davallianae.

Обмежене поширення в Лісостепу України мають майже всі синтаксо-

ни класу Scheuchzerio-Caricetea nigrae, що обумовлено рідкісністю відповід-

них екотопів. Сфагнові болітця-блюдця з угрупованнями Caricetum

lasiocarpae, C. limosae приурочені до піщаних терас Сіверського Дінця,

Дніпра, Південного Бугу та окремих малих річок їх басейнів у північних ре-

гіонах Лісостепу України.

17

Хоча діагностичні види Caricetum chordorrhizae, Scheuchzerietum

palustre відомі з окремих локалітетів у межах Харківської, Сумської, Полтав-

ської, лісостепової частини Житомирської та Вінницької областей, повноцін-

ні відповідні угруповання в Лісостепу відсутні.

Незважаючи на те, що синтаксони водної рослинності мають здебіль-

шого азональний характер поширення, за окремими рідкісними асоціаціями

простежуються певні особливості територіальної диференціації рослинного

покриву водойм. Угруповання Trapetum natantis в останні роки набувають

все більшого поширення на акваторіях Канівського, Кременчуцького водос-

ховищ на Дніпрі, Ладижинського на Південному Бузі та Дмитренківського на

його притоці – р. Соб. В той же час у лісостеповій частині басейну Сіверсько-

го Дінця угруповання виду в природних екотопах відсутні, однак відомі

в умовах інтродукції [3].

Для лісостепової частини басейнів Південного Бугу та Дністра харак-

терні раритетні угруповання Nymphoidetum peltatae, де вони поширені пере-

важно в умовах риборозплідних ставків з періодичним викошуванням прибе-

режних угруповань класу Phragmito-Magnocaricetea.

Лише для природних екотопів басейнів Південного Бугу та Дністра

властиві реофільні угруповання Fontinalietum antipyreticae, які діагностують

водойми з незначною евтрофікацією.

Серед головних проблем збереження фіторізноманіття водойм і боліт

Лісостепу України чільне місце належить скороченню видової повночленно-

сті ценозів, насамперед за рахунок стенотопних і пограничноареальних ви-

дів. Саме такі види зумовлюють найбільшу вразливість фіторізноманіття

класу Scheuchzerio-Caricetea nigrae. Осушувальна меліорація призвела до

скорочення екотопів, характерних для угруповань класу Phragmito-

Magnocaricetea та зростання в його складі раритетних синтаксонів і видів.

За рахунок антропогенної евтрофікації водойм зростає кількість раритетних

видів і синтаксонів у класі Potametea.

Для збереження фіторізноманіття водойм і боліт Лісостепу України

необхідна рестабілізація гідрологічного режиму в басейнах Дністра, Півден-

ного Бугу, Дніпра та Сіверського Дінця, підвищення репрезентативності бо-

лотних екосистем в об’єктах природно-заповідного фонду високого рангу.

Література:

1. Изменение растительности и флоры болот УССР под влиянием мелиора-

ции / Балашев Л. С., Андриенко Т. Л., Кузьмичев А. И., Григора И. М. – К.:

Наукова думка, 1982. – 266 с.

2. Макрофиты-индикаторы изменений природной среды / Дубына Д. В.,

Гейны С., Гроудова З. и др. – К.: Наукова думка, 1993. – 436 с.

3. Чорна Г. А. Флора водойм і боліт Лісостепу України. Судинні рослини.

– К.: Фітосоціоцентр, 2006. – 184 с.

18

УДК 911.375.5

ОПТИМІЗАЛІЯ АКВАЛЬНИХ І ВОДНО-БОЛОТНИХ

АНТРОПОГЕННИХ ЛАНДШАФТІВ –

ШЛЯХ ДО ЗБАЛАНСОВАНОГО РОЗВИТКУ ПОДІЛЛЯ

Хаєцький Г. С.,

к. г. н., доцент, Вінницький державний

педагогічний університет

імені Михайла Коцюбинського

Одним з пріоритетних завдань збалансованого розвитку України за ни-

нішніх умов перебігу процесів глобалізації як стихійного руху цивілізації до

постіндустріального суспільства і єдиного людства є: здійснення заходів що-

до екологізації господарської діяльності, усунення причин забруднення, а не

їх наслідків; проведення оцінки екологічних наслідків усіх видів діяльності,

які можуть негативно вплинути на навколишнє природне середовище; регіо-

нальні і локальні завдання екорозвитку мають бути підпорядковані глобаль-

ним і національним цілям запобігання екологічній кризі та оптимізації сере-

довища існування людини; регіональний екорозвиток передбачає функцію

раннього запобігання несприятливим екологічним тенденціям або гарантії їх

мінімізації (незнання наслідків не звільняє суспільство від відповідальності

за руйнацію навколишнього середовища) [1].

Виходячи з поставлених завдань, оптимізація аквальних і водно-

болотних антропогенних ландшафтів Поділля є досить актуальною

і потребує детальних та всебічних досліджень.

Дослідження аквальних (водних) і водно-болотних антропогенних

ландшафтних комплексів Поділля свідчать, що вже давно є необхідність оп-

тимізації їх взаємодії та взаємодії антропогенних водойм з ландшафтами су-

міжних територій.

Протягом століть людина знищила або докорінно змінила натуральні

водні об’єкти. Вона створила нові, оригінальні, поки що слабко вивчені ан-

тропогенні ландшафтні комплекси, які сьогодні потребують охорони не ме-

ншої, ніж натуральні Тому потрібна єдина система природоохоронних захо-

дів на шляху до збалансованого розвитку ландшафтних комплексів різного

походження. Така система має включити в себе натуральні та, антропогенні

об’єкти. Всі вони природні, але різні за генезисом, і мають охоронятися дер-

жавою. Очевидна недосконалість наявної системи класифікації природно-

заповідного фонду не дає можливості у повному обсязі здійснити природоо-

хоронні заходи [2].

У природно-заповідному фонді серед охоронних об’єктів, як правило,

домінують об’єкти натурального походження (87 %), які досить детально

описані в спеціальній літературі [3, 4], антропогенного (8 %) і спільного (5 %),

що робить природно-заповідний фонд одноманітним, спрощує його структу-

ру, залишає поза увагою ряд цінних об’єктів антропогенного походження [5].

19

Порівняно з іншими регіонами України, на Поділлі найменший показ-

ник натуральних охоронних об’єктів (близько 7,1 %). Площі натуральних

охоронних об’єктів можуть збільшуватись за рахунок натурально-

антропогенних шляхом поступового відновлення меліорованих боліт, заплав,

річок, озер і стариць, крутих схилів річкових долин тощо. Наприклад, такими

можуть стати заплава і русло з його порогами на р. Південному Бузі між се-

лами Стрільченці і ІІечора (Середнє Побужжя), заплава р. Згару (права при-

тока Південного Бугу) в районі сіл Багринівці, Залужне, Зоринці, Микулинці,

унікальні джерела на річці Мурафі (Жмеринський район Вінницької області),

заплава р. Вовку (права притока Південного Бугу) між селами Колибань та

Деражня (Хмельницька область), круті схили річок Придністров’я тощо.

До природоохоронних доцільно віднести групу аквальних та водно-

болотних антропогенних об’єктів, яка включає в себе оригінальні водосхо-

вища, ставки, покинуті канали, копанки, а також окремі водні комплекси, які

формуються у відпрацьованих кар’єрах: граніту с. Стрижавка (Вінницька об-

ласть), Сабарів (околиці Вінниці), смт Полонне (Тернопільська область); піс-

ку (Середнє Побужжя); глин (с. Кіпченці Хмельницька область, смт Турбів

Вінницька область) та багато інших. Окремі антропогенні аквальні об’єкти

уже сьогодні є основою заповідних об’єктів. До таких належать Касперівське

водосховище та Випшевецький ставок у Тернопільській області. Антропо-

генні водойми – основа багатьох унікальних пам’яток садово-паркової архі-

тектури, серед яких відомий Тростянець та ін.

Природоохоронними об’єктами можуть стати мілководні й водно-

болотні ландшафти. Ці високопродуктивні ділянки мають особливе значення

як нерестилища і місця нагулу личинок та малька промислових риб. Важливу

роль мілководні і водно-болотні комплекси відіграють у процесах самоочи-

щення антропогенних водойм [6].

Одним з підходів у розвитку природоохоронних ідей Поділля,

є впровадження концепції Європейської екомережі (Еиrореап Есоlоgiсаl

Nеtwоrk) як ідеї всєвропейської системи охорони природної спадщини євро-

пейської спільноти. Ця ідея є інтегральною в організації збереження біо- та

ландшафтного різноманіття і може бути задіяна для оптимізації аквальних та

водно-болотних антропогенних ландшафтів досліджуваного регіону як шлях

до збалансованого розвитку [7]. Створення екомережі Поділля як комплекс-

ної та багатофункціональної природної системи відкриває можливості для

збереження біорізноманіття, збалансованої екологічної рівноваги, підвищен-

ня продуктивності аквальних і водно-болотних антропогенних ландшафтних

комплексів, поліпшення їх функціонального стану.

Пропонується в межах екомережі створення екологічних ядер

і водосховищно-ставкових річково-долинних екокоридорів (на прикладі Він-

ницької області), які включають в себе існуюче біорізноманіття різного сту-

пеня природності та середовища його існування. Головною їх функцією є

удосконалення шляхів оптимізації аквальних і водно-болотних ландшафтів

та їх компонентів.

20

Перспективним та новим елементом екомережі є створення екологіч-

ного ядра на суміжній території двох сусідніх адміністративних районів –

Хмільницького та Калинівського. Довжина цього, ядра буде становити бли-

зько 2 км. Воно розташується на річці Снивода між селами Кривошия (Хмі-

льникського району) і Пиків (Калинівського району). Екологічне ядро буде

охоплювати широку територію заплави річки, в основному її лівий берег.

Створення цього екоядра спрямоване на екологічне оздоровлення басейну

р. Південного Бугу та її основних приток, на оптимізацію споруджених на

них антропогенних водойм з ландшафтами суміжних територій. Тут плану-

ється проведення заходів щодо створення та упорядкування водоохоронних

зон, прибережних захисних смуг антропогенних водних об’єктів, створення

особливого режиму використання земель на територіях витоку річок, збере-

ження рідкісних видів рослин і тварин.

Створення екокоридорів дає можливість для обґрунтування всіх необ-

хідних умов щодо впровадження заходів надання статусу заповідних терито-

рій таким ландшафтним комплексам, як поселення бобрів у долині р. Згару

поселення ондатри в долинах таких річок, як Згар, Мурафа, Мурашка, Десен-

ка. При відновленні водно-болотних ландшафтних комплексів внаслідок

припинення функціонування меліоративних каналів можуть складатися

сприятливі умови для заповідання на р. Згар між селами Микулинці й Зорин-

ці. Тут поселяються для гніздування водно-болотні види птахів (декілька ви-

дів качок, сіра і біла чаплі, лелеки, бугай, очеретянка тощо), також зупиня-

ються на відпочинок під час сезонних міграцій білі лебеді, гуси. Подібні

умови склалися і в долинах подільських річок Південного Бугу, Десенки, Во-

вка, Серету, Горині, Случу та ін.

Отже, шлях до збалансованого розвитку України, і Поділля зокрема,

полягає у розв’язанні проблем оптимізації аквальних і водно-болотних ан-

тропогенних ландшафтів через проведення всебічної природоохоронної ро-

боти.

Література: 1. Гончаренко М. С., Бойчук Ю. Д. Екологія людини. – Суми–Київ: Уні-

верситетська книга, ВД «Княгиня Ольга», 2005. – С. 359.

2. Денисик Г. І. Антропогенні ландшафти Правобережної України. – Він-

ниця: Арбат, 1998. – 289 с.

3. Природно-заповідний фонд Української РСР / В. С. Одноралов,

В. П. Давидюк, О. Б. Божко. – К.: Наукова думка, 1981. – 308 с.

4. Природоохоронні території Української РСР / Ред. Д. Й. Проценко. –

К.: Урожай, 1983. – 176 с.

5. Воропай Л. И. Куница М. М. Селитебные геосистемы физико-

географических районов Подолии. – Черновцы: ЧГУ, 1982. – 90 с.

6. Мелководья Кременчугского водохранилища / Л. Н. Зимбалевская,

Н. В. Пикуш, А. В. Кудина и др. – К.: Наукова думка, 1979. – 281 с.

7. Розбудова екомережі України (Програма розвитку ООН) За ред.

Ю. Г. Шеляг-Сосонко. – К., 1999. – 127 с.

21

УДК: 504.453.(477.42)

ВИКОРИСТАННЯ ЕКОЛОГІЧНИХ НОРМАТИВІВ ДЛЯ

ВИЗНАЧЕННЯ ЯКОСТІ ПОВЕРХНЕВИХ ВОД Р. ТЕТЕРЕВА

Слободенюк М. О.,

Національний аграрний університет

Зазвичай при оцінці якості довкілля використовують гранично допус-

тимі концентрації забруднюючих речовин (ГДК) і гранично допустимі рівні

(ГДР) біологічних і фізичних впливів. Проте в сучасних умовах використан-

ня ГДК як єдиних природоохоронних нормативів не завжди ефективне. «Цві-

тіння» водойми, зменшення самоочищувальної здатності водних екосистем,

зменшення рибопродуктивності водних об’єктів та інші екологічні порушен-

ня спостерігаються навіть при дотримані встановлених ГДК [10]. Ситуація

ускладнюється тим, що для одних компонентів водних екосистем (донні від-

клади, біота) ГДК взагалі не розробляли, а для інших (водне середовище) – їх

дуже багато, але реально піддаються контролю лише 10 % загальної кількості

встановлених норм. Також при розробці ГДК недостатньо враховуються фо-

рми перетворення забруднюючих речовин, але продукти перетворень можуть

бути токсичнішими, ніж вихідні речовини.

Тому, враховуючи наведені факти, при проведенні екологічної оцінки

поверхневих вод р. Тетерева було використано Методику екологічної оцінки

якості поверхневих вод за відповідними категоріями [2]. Показники хімічно-

го складу води визначали за допомогою стандартних методик [3, 4].

Протягом 2002–2006 рр. проводили екологічну оцінку якості води

р. Тетерева.

Для проведення досліджень була вибрана ділянка річки від водосхо-

вища «Відсічне» до с. Левків. Дослідження цього визначення якості води

проводили у 4 створах: створ 1 – водосховище «Відсічне» знаходиться на

5 км вище м. Житомира і на 500 м вище гирла р. Гнилоп’яті; створ 2 – знахо-

диться у Житомирі, на 1 км нижче гирла р. Гнилоп’яті, р. Гуйви та на відста-

ні 0,3 км вище гирла р. Кам’янки; створ 3 – знаходиться у Житомирі на

0,5 км нижче гирла р. Кам’янки; створ 4 – знаходиться в с. Левків на 5 км

нижче Житомира. Місця моніторингу вибрано для врахування якості води

в Тетереві та її притоках (річки Гнилоп’ять, Гуйва, Кам’янка) а також визна-

чення джерел забруднення р. Тетерева.

Згідно з Методикою екологічної оцінки якості поверхневих вод за ві-

дповідними категоріями якість води визначали за трьома блоками показни-

ків: сольовим складом, трофо-сапробіологічними критеріями і критеріями

вмісту специфічних речовин токсичної дії.

Оцінку сольового складу вод проводили, визначаючи вміст суми іо-

нів, концентрацію хлоридів та сульфатів.

22

Трофо–сапробіологічна (еколого-санітарна) оцінка якості поверхне-

вих вод визначалась за двома групами показників:

гідрофізичними – завислі речовини, прозорість;

гідрохімічними – концентрація водних іонів, азот амонійний, азот ніт-

ритний, азот нітратний, фосфати, розчинний кисень, біхроматна окиснюва-

ність, біохімічне споживання кисню.

Екологічну оцінку якості поверхневих вод за специфічними показни-

ками токсичної дії проводили, визначаючи вміст таких складових: кобальту,

міді, цинку, свинцю, хрому, нікелю, заліза, марганцю, фенолів, нафтопродук-

тів, синтетичних поверхнево-активних речовин.

Розрахунок інтегральних показників проводили за формулою [2]:

,3

321 IIIIe

(1)

де Іе – інтегральний індекс;

І1 – індекс забруднення компонентами сольового складу;

І2 – індекс трофо-сапробіологічних показників;

І3 – індекс специфічних показників токсичної дії.

Інтегральні індекси та блокові індекси було розраховано для середніх

і найгірших значень показників окремо.

Аналіз одержаних експериментальних даних свідчить, що в створі 1

протягом досліджуваного періоду екологічна якість води відповідала ІІ класу

якості, 3 категорії, добрі, досить чисті. У створі 2 якість води відповідала

ІІ класу якості, 3 категорії, добрі, досить чисті. У створі 3 і 4 екологічна

якість води Тетерева була такою – як і в попередніх створах.

Для порівняння одержаних нами даних використовувались значення

екологічних індексів, розроблені для річок Житомирської області [5].

При порівнянні значень одержаного інтегрального екологічного показ-

ника із значеннями оптимальних екологічних нормативів ЕН(О)

і допустимих екологічних нормативів ЕН(д), які розроблено для річок Жито-

мирської області, встановили, що якість води відповідає ЕН(д). За нашими

даними, якість води належить до ІІ класу, 3 категорії, є доброю, досить чис-

тою.

Результати досліджень свідчать, що екологічна якість води в контро-

льованих створах р. Тетерева протягом усього часу дослідження була «доб-

рою», «досить чистою», але спостерігається зміна на «задовільні», «слабко

забруднені» води, особливо за трофо-сапробіологічними показниками. При-

чинами погіршення якості води є перевищення екологічних нормативів

у блоці трофо-сапробіологічних показників, як наслідок поверхневого сті-

кання із сільськогосподарських угідь та скидання недостатньо очищених вод

м. Житомира.

23

Література:

1. Васенко О. Г., Верніченко Г. А. Комплексне планування та управління

водними ресурсами. – К.: Ін-ут географії НАН України, 2001. – 367 с.

2. Романенко В. Д., Жукинский В. М., Оксіюк О. П., Яцик А. В., Чер-

нявська А. П., Масенко О. Г., Верніченко Г. А., Лаврик В. І.,

Гриб Й. В. Методика екологічної оцінки якості поверхневих вод за відповід-

ними критеріями / Мінекобезпеки. – К.: Символ – Т, 1998. – 28 с.

3. Керівний нормативний документ. Якість вимірювань складу та влас-

тивостей об’єктів довкілля та джерел їх забруднення // Видання офіційне. –

К., – 1997.

4. Совет экономической взаимопомощи. Унифицированные методы ис-

следования качества вод. Ч. 1: Методы химического анализа вод. Т. І: Основные

методы. – Изд. 4-е. – М., 1987.

УДК 556.531:504.45 (477.53)

ТРАНСФОРМАЦІЯ ХІМІЧНОГО СКЛАДУ ВОДИ

КРЕМЕНЧУЦЬКОГО ВОДОСХОВИЩА

ТА ЇЇ МОЖЛИВІ ЕКОЛОГІЧНІ НАСЛІДКИ

Єзловецька І. С.,

Національний аграрний університет

Раціональне і комплексне використання Дніпра та його водосховищ,

які є основним джерелом водопостачання в Україні, а також охорона їх вод-

них ресурсів від забруднення має велике екологічне

і народногосподарське значення. Водосховища Дніпра розміщені в межах гу-

стонаселених регіонів з інтенсивним сільським господарством

і розвинутою промисловістю і перебувають під зростаючим впливом антро-

погенного фактора. Вони акумулюють не тільки запаси води, а й всі забруд-

нюючі речовини, які надходять з площі водозбору. У створених водосхови-

щах формується вода з іншими фізико-хімічними властивостями, іншої якос-

ті, яка є результативною характеристикою всього комплексу умов і взаємо-

дій, які відбуваються як у водних екосистемах, так і на площі водозбору. За-

лежно від місця розташування водосховища в каскаді, його віку та деяких

інших характеристик змінюються й фактори, що визначають кругообіг еле-

ментів [1, 2].

На початку свого існування (1961–1964 рр.), коли Кременчуцьке водо-

сховище було верхнім у каскаді, формування гідрохімічного режиму

і його яскраво виражена сезонність залежали від надходження маломінералі-

зованих, гідрокарбонатно-кальцієвих вод приток верхнього Дніпра. Тому во-

да Кременчуцького водосховища за іонним складом також належала до гід-

рокарбонатно-кальцієвих вод другого типу [3].

24

Після створення Київського, а потім і Канівського водосховищ хіміч-

ний склад води Кременчуцького водосховища став залежати головним чином

від водності року, стоку верхніх водосховищ, внутрішньоводоймних проце-

сів і дедалі зростаючого впливу господарської діяльності людини.

У водосховищі спостерігалися поступове збільшення мінералізації води, піз-

ніші строки мінімуму мінералізації та зменшення амплітуди коливань голов-

них іонів [3–5].

Проте така динаміка характерна для всіх водосховищ від моменту їх

створення і до цього часу. Занепокоєння викликає інше: зі збільшенням ан-

тропогенного навантаження на водний об’єкт відбувається перерозподіл хі-

мічного складу води (табл. 1).

При стабільних (без значних змін) середньорічних концентраціях гід-

рокарбонатів і кальцію зростає (порівняно з 1961–1964 рр.) майже втричі

концентрація сульфатів (2000–2004 рр.), вдвічі – хлоридів (2000–2007 рр.),

в 1,5-2 рази – натрію з калієм (1981–2007 рр.), у 1,6 раза – магнію. Врахував-

ши все це, стає зрозумілою зростаюча роль у підвищенні мінералізації суль-

фатів, хлоридів, натрію з калієм і магнію, тобто типових компонентів антро-

погенного генезису. Причому найбільший сплеск характерний для періоду

розквіту промислового і сільськогосподарського виробництва в країні (1981–

1985 рр.) і роки становлення народного господарства незалежної держави

(2000–2004 рр.) (табл.1).

Таблиця 1.Граничні значення мінералізації та вмісту головних іонів у воді

Кременчуцького водосховища, мг/дм3.

Роки Σі HCO3-

CO32-

Cl- SO4

2- Ca

2+ Mg

2+ Na

++K

+

1961-

1964

116-

399

45-255 0-52 5-20 8-32 24-75 2-23 0-29

1981-

1985

205-

420

109-

220

0-21 11-31 17-54 29-67 5-29 3-40

1989-

1993

205-

553

118-

252

0-28 10-35 19-56 34-82 1-21 3-45

2000-

2004

245-

548

123-

212

0-20 11-42 21-93 24-76 5-38 6-65

2005-

2007

212-

518

146-

210

0-20 15-40 17-42 33-60 8-27 5-38

Все це свідчить про стабільну тенденцію розвитку процесів, які приз-

водять до зменшення вмісту хімічних компонентів, що зумовлюють природ-

ний гідрокарбонатно-кальцієвий тип води Дніпра, поряд з таким же стабіль-

ним розвитком процесів, які спричинюють збільшення вмісту у воді хімічних

компонентів антропогенного генезису. На сьогодні вода Кременчуцького во-

досховища належить до гідрокарбонатно-кальцієвих вод другого–третього

типу (переважно третього). Але якщо і далі антропогенне навантаження на

даний водний об’єкт буде зростати такими темпами, то ці процеси можуть

25

призвести до зміни природного хімічного типу води на нехарактерний для

даних умов. А це може негативно вплинути на екологічну рівновагу в навко-

лишньому середовищі [6, 7].

Як свідчать дослідження вчених [8, 9], в умовах значного впливу дія-

льності людини на водні об’єкти, в результаті якого зменшується концентра-

ція кальцію і зростає вміст інших іонів, відбувається зменшення видового рі-

зноманіття та чисельності безхребетних.

Крім того, зростання впливу сульфатів, хлоридів, натрію з калієм

і магнію на формування хімічного складу води водосховища призводить до

зміни якості води цього джерела питного водопостачання населення кількох

областей України і може спричинити деякі незручності при водопідготовці

[10, 11].

Висновки.

Для оптимізації антропогенного впливу на гідрохімічний режим Кре-

менчуцького водосховища необхідно враховувати небезпеку трансформації

природного хімічного складу води в напрямі заміни його на нетиповий для

даних умов, а не обмежуватися лише встановленням концентрації прямих за-

бруднюючих речовин (важких металів, біогенних і органічних сполук і т. д.).

Крім того, потрібно в системі державного моніторингу проводити пос-

тійні тривалі спостереження за компонентами хімічного складу води, резуль-

тати яких дали б повну картину про трансформацію хімічного складу води в

сучасних умовах і шляхи запобігання та оптимізації впливу господарської ді-

яльності людини на екологічний стан Кременчуцького водосховища.

Література:

1. Водне господарство в Україні / За ред. А. В. Яцика, В. М. Хорєва. –

К.: Ґенеза, 2000. – 456 с.

2. Яцик А. В. Екологічна ситуація в Україні і шляхи її поліпшення. –

К.: Оріяни, 2003. – 84 с.

3. Формирование гидрохимического режима водохранилищ Днепра

и методы его прогнозирования / А. И. Денисова – К.: Наукова Думка, 1979. –

292 с.

4. Денисова A. I., Серебрякова Т. М., Яцик A. B., Гриб Й. В. та ін. Су-

часний стан поверхневих вод України // Водне господарство України. – 1996,

№ 6. –С. 24–28.

5. Алмазов А. М., Денисова А. М., Майстренко Ю. Г. и др. Гидрохимия

Днепра, его водохранилищ и притоков. – К.: Наукова думка, 1967. – 316 с.

6. Осадчий B. I. Сучасний стан та тенденції забруднення водних еко-

систем басейну Дніпра хімічними речовинами // Матеріали другого з’їзду

гідроекологічного товариства України. – Т. 2. – К.: 1997. – С. 142–144.

7. Мережко А. И. Структура и характер взаимосвязей в основных ком-

понентах экосистем бассейнов малых рек. // Гидробиологический журнал, 1985. –

Т. 21, № 6. – К.: Наукова думка. – С. 3–10.

8. Національна програма екологічного оздоровлення басейну Дніпра та

поліпшення якості питної води. – К., 2001. – 260 с.

26

УДК 630.907.1.

БАСЕЙНОВИЙ ПІДХІД ДО ПРОЕКТУВАННЯ ТА РЕАЛІЗАЦІЇ

ЕКОЛОГІЧНОЇ МЕРЕЖІ НА ПРИКЛАДІ РЕГІОНУ

СТЕПОВОГО ПРИДНІПРОВ’Я

Манюк В. В.,

к. б. н., доцент,

Дніпропетровський національний

університет

Для адекватного сприйняття концепції екомережі та концепції біоріз-

номаніття слід усвідомлювати, що екосистеми, які формувалися на кожній

конкретній ділянці місцевості шляхом тривалої еволюційної адаптації та

вдосконалення потоків енергії і зв’язків у таких систем, завжди будуть ефек-

тивнішими порівняно зі штучними варіантами, які конструюють люди. Саме

тому слід говорити про те, що, прагнучи збалансованого розвитку, суспільст-

во повинно намагатися якнайшвидше відновити комплекси екосистем, за бу-

довою та функціями наближені якнайбільше до нативних, екологічно та гео-

графічно відповідних кожній конкретній місцевості. Таку можливість дає ба-

сейновий підхід, втілення якого у практику проектування екомережі дало б

можливість автоматично презентувати всі різновиди ландшафтних одиниць

та екосистем, незалежно від стану їх попередньої вивченості.

Суть у тому, що для збереження систем макрорівня необхідно забезпе-

чити повноцінне функціонування всіх складових такої макросистеми, а ними

є якраз басейни найменших, елементарних (перших) порядків.

Практична реалізація такого відновлення у значній кількості випадків

потребує набагато менших капіталовкладень порівняно з активними засоба-

ми «конструювання природних екосистем». Це пов’язано з тим, що в певній

еколого-географічній обстановці за умов невтручання і достатності розмірів

території екосистеми відновлюються самостійно, без допомоги людини

(шляхом автогенезу). Переваги такого підходу пов’язані не лише з економією

коштів, а й з тим, що відтворені шляхом самовідновлення екосистеми більше

відповідають екотопам, а отже є стабільнішими. Саме такі системи мають

бути першочерговою і головною метою при формуванні природно-

заповідного каркасу екомережі. На жаль, ці переваги важко сприймаються

представниками господарсько-управлінського сектора суспільства, для мен-

тальності яких типовим є уявлення, що поліпшити довкілля можна тільки

шляхом активного втручання в екосистеми. Типові приклади: «Щоб відроди-

ти річку, необхідно видалити мул екскаваторною технікою, насипати пляжі,

поглибити русло, висадити дерева по берегах і т. д.» «Щоб відродити ліс, слід

зорати ділянку, очистити її від хмизу і корчів та засіяти деревними саджан-

цями за певною схемою...». Правильне розуміння і застосування концепції

біорізноманіття та екомережі насправді набагато спрощує і найчастіше зде-

шевлює заходи щодо збереження і відновлення природних екосистем. Але

27

впровадження принципу невтручання наштовхується в сучасному суспільстві

з дуже серйозною перешкодою – потребою у вилученні з інтенсивного і тра-

диційного господарського обігу значної частини земель. При звичайному за-

повіданні вилучення й одного гектару завжди є дуже проблемним.

Однак, якщо долучити до ідеї екомережі та концепції біорізноманіття

басейновий підхід, названі цифри вже не будуть виглядати настільки фантас-

тичними та загрозливими для економічної складової суспільства. Апріорі ми

припускаємо, що кожен елементарний (первинний) водозбірний басейн по-

винен мати таку частку природних екосистем, щоб забезпечити його стабіль-

не існування та розвиток, властивий конкретним еколого-географічним умо-

вам. Якщо, взявши за основу цей принцип, розглянути тепер певну територі-

альну одиницю, наприклад басейн р. Самоткані на Дніпропетровщині (пра-

вобережна мала притока Дніпра), можна досить переконливо визначити

спектр і кількість ділянок, мінімально необхідних для підтримання її збалан-

сованого розвитку. Індикатором нормального функціонування системи в да-

ному випадку будуть стійке існування природних компонентів у ландшафті

та нормальне функціонування самої річкової гідросистеми (русла річки). Для

басейну Самоткані різноманіття екосистем у загальних рисах вже достатньо

вивчено (протягом 2001–2006 рр. під час серії експедицій еколого-

туристичного об’єднання «Орлан»). Сьогодні за результатами цих дослі-

джень можна побудувати карту відновлених екосистем, або ландшафтів, вла-

стивих басейну до початку інтенсивної деградації його (принаймні за станом

на кінець 19 ст.) Відповідно, можна розрахувати частку втрат для кожної з

екосистем і так само можна визначити місцерозташування і мінімальну не-

обхідну площу для відтворення кожної з екосистем.

Оскільки всі водозбірні басейни є взаємопов’язаними та ієрархічними

структурами, то й проектувати заходи щодо формування екологічної мережі

в басейнах слід, враховуючи цю ієрархічність та міжбасейнові зв’язки. На

прикладі Самоткані міжбасейновими є зв’язки з річковими басейнами Домо-

ткані, Мокрої Сури та Базавлука, причому найтіснішими вони є з Домоткан-

ським басейном. Ієрархічність для Самоткані проявляється у двох напрямах –

сам басейн, по-перше, складається с розгалуженої системи балок, що відкри-

ваються в основну долину річки, по-друге, Самоткань є притокою Дніпра

і, відповідно, залежною від нього системою. Отже, з одного боку, слід гово-

рити й про необхідність проектування комплексу природних ядер в межах

кожної з балок-приток Самоткані, а з другого – стежити за процесами, що ві-

дбуваються в Дніпровській макросистемі і регулювати її режим у бік посту-

пового наближення до природного. Таким чином, для басейну однієї малої

річки – Самоткані побудова екомережі за басейновим принципом буде озна-

чати: складання карти з реставрованими екосистемами, характерними для мі-

сцевості до початку інтенсивної антропогенної трансформації; визначення

мінімально необхідних площ і ділянок для підтримання на них режиму, влас-

тивого кожному конкретному екотопу з погляду еколого-географічної відпо-

відності; визначення ділянок місцевості, що мають принципове значення для

підтримання природних міжбасейнових зв’язків з прилеглими системами (рі-

28

чок Домоткані, Мокрої Сури та Базавлука); відтворення річкового режиму

самого Дніпра (нині позначка рівня води у гирлі Самоткані є нижче рівня

Дніпра, тому вона відсічена дамбою, і режим скиду Самотканських вод у

Дніпро регулюється штучно насосною станцією).

Басейновий підхід дає можливість найповнішого територіального

і функціонального охоплення заповіданням порівняно з іншими відомими

методами. Так, для забезпечення сталого розвитку басейну Дніпра мають

значення екологічні процеси, що відбуваються в кожному з басейнів-приток.

Повноцінне, «збалансоване» функціонування дніпровської макроекосистеми

має забезпечуватись всіма повноцінними малими басейнами, що живлять

Дніпро. Неможливий такий варіант, коли, наприклад, басейн р. Самари фун-

кціонує в статусі заповідного ядра, а сусідній з ним басейн р. Орелі залиши-

ли для господарських потреб суспільства, в межах якого й надалі розвива-

ються урбанізація, техногенез тощо. З погляду біорізноманіття системи мо-

жуть близькими між собою, з погляду повноцінності функціонування басей-

ну Дніпра і міжбасейнових зв’язків між Ореллю та Самарою такий варіант

подій аж ніяк не допустимий.

Отже, практичне застосування басейнового принципу можна звести до

таких векторів, вздовж яких необхідно проектувати територіальні екологічні

мережі:

1. Для підтримання і відновлення режиму, наближеного до природно-

го, для макросистем необхідно спрямувати зусилля на збереження

і відновлення необхідної частини природних та квазіприродних елементів

у всіх без винятку складових цієї системи. Такими є басейни та водозбірні

території всіх порядків.

2. Кожна найменша балка, кожна улоговина, найменший струмочок

або річечка, будь-який лісочок – усе має не тільки своє самодостатнє значен-

ня, а й відіграє невід’ємну роль у функціонуванні великих макросистем,

складовими яких вони є.

3. З іншого боку, збереження будь-якого природного об’єкта може бу-

ти проблематичним або й неможливим, якщо не забезпечено нормальне фун-

кціонування екосистеми вищого рангу, частиною якої є об’єкт заповідання.

Наприклад, для збереження Кільченського заказника слід спочатку відтвори-

ти природний режим річного стоку р. Самари (оскільки р. Кільчень є її пра-

вобережною притокою).

4. Природні гідросистеми є свого роду кровоносними системами, од-

нією з визначальних складових екосистем, і певним індикатором стану всьо-

го водозбірного басейну. Якщо річка швидко замулюється без видимих на те

причин, – напевне, відбуваються неприродні зміни в екосистемах на вищих

рівнях її басейну (лінійна ерозія на полях, розташованих на схилах вододілу,

невиважене і неузгоджене з природними закономірностями циркуляції вод

функціонування водопровідних та каналізаційних систем, вирубування бай-

рачних лісів тощо).

5. Басейни є цілісними екосистемами високого рівня з розвиненими

зворотними зв’язками. Якщо порушити режим русла річки у середній течії,

29

це неодмінно спричинить певну реакцію в усіх екосистемах басейну –

і вгору, і вниз за течією, і в бокових напрямках, тобто в екосистемах, що зна-

ходяться на верхніх, віддалених від русла привододільних рівнях басейну.

6. Басейновий підхід не може бути єдиним універсальним методом для

проектування територіальних екологічних каркасів, він має успішно застосо-

вуватись разом з іншими відомими суспільству передовими підходами. Од-

нак його переваги полягають у тому, що він показує очевидність якнайпов-

нішого збереження всіх ділянок, де екосистеми наближені за будовою до

природних, а його правильне застосування гарантує якнайповніше збережен-

ня природного біорізноманіття, в першу чергу – на екосистемному рівні.

Для територіальних громад, управлінських та проектних установ ба-

сейновий підхід можна описати дуже простою формулою – кожному селу чи

містечку, кожній територіальній громаді – свою, хай невелику, але повноцін-

ну «екомережі», або свою заповідну річку – з лісом, степом, заплавними лу-

ками, болотами й озерцями. Це якнайкраще узгоджується з основним прин-

ципом екологічного виховання суспільства: для формування екологічно сві-

домої особистості кожний член суспільства повинен мати можливість спіл-

кування з дикою природою. Причому чим більше природа кожної конкретної

місцевості буде наближеною до первинної, тим ефективнішим буде

й екологічне виховання. Очевидність і ефективність басейнового підходу ав-

тор усвідомить при проектуванні принципової схеми екологічної мережі

Степового Придніпров’я. Згідно з цією схемою, яку нині успішно використо-

вують як управлінські, так і наукові та проектні установи Дніпропетровської

області, стрижневими елементами екомережі в регіоні є басейни середніх рі-

чок та Дніпра, вдовж яких слід створити заповідні території комплексного

характеру і високого рангу. Не є принциповим – будуть мати вони статус на-

ціональних природних парків чи регіональних ландшафтних парків, важливо

зберегти їх структурну основу таким чином, щоб підтримувати наявне біоло-

гічне та ландшафтне різноманіття на першому етапі розвитку екомережі, і на

цій територіальній основі відтворити більш наближені до властивих цим міс-

цевостям природно-ландшафтні комплекси. До них у Степовому Придніп-

ров’ї належать басейни річок Орелі, Самари, Омельника, Домоткані, Самот-

кані, Базавлука, Інгульця, Мокрої Сури, Кільчені, Вовчої і власне самого

Дніпра. Крім того, враховуючи комплекс показників (насиченість раритет-

ними та ендемічними видами біоти, водорегулюючим значенням, різноманіт-

тям і ступенем природності екосистем, розмірами території), необхідно конс-

татувати, що на території Дніпропетровської області є об’єкт найвищого

природоохоронного рангу, який може бути одним з кращих біосферних запо-

відників не лише України, а й усієї Європи – Присамарський природний

комплекс.

Кожний названий елемент є складним природним комплексом, в межах

якого представлені елементарні біогеоценози та одиниці ландшафтної струк-

тури досить різноманітного спектра. Запропонована схема була затверджена

рішенням Дніпропетровської обласної ради у 2001 р., згідно з яким зарезер-

вовано переважну більшість всіх басейнів різних ієрархічних рівнів, предста-

30

влених на теренах Дніпропетровщини. Це рішення за умови його виконання

(тобто поступового надання заповідного статусу всім зарезервованим

об’єктам) фактично розв’язало б проблему формування екомережі великого

регіону, принаймні на рівні екологічних ядер. На жаль, цього не сталося вже

з причин суто суб’єктивних, пов’язаних з небажанням влади і лобіюванням

бізнесових кіл цілей, прямо протилежних ідеї розбудови екомережі, розвитку

заповідної справи та переходу суспільства на шлях збалансованого гармо-

нійного розвитку.

УДК 502.5 : 658.19

ЕКОЛОГІЧНИЙ СТАН І МОЖЛИВОСТІ ВИКОРИСТАННЯ ВОД

ПРИРОДНИХ ДЖЕРЕЛ О. ХОРТИЦІ І

ПРАВОБЕРЕЖНОЇ ЧАСТИНИ М. ЗАПОРІЖЖЯ

Рильський О. Ф.,

Запорізький національний університет,

Ткаченко А. О.,

Запорізька державна інженерна академія

Природні джерела води о. Хортиці і правобережної частини Запоріжжя

мало вивчені, і в науковій літературі яких-небудь відомостей про них знайти

не вдалось. Але дослідження цих джерел є безперечно важливим, виходячи з

того, що воду деяких з них широко використовують населення та відпочива-

ючі.

Мета нашої роботи – дослідження хімічного та мікробіологічного ста-

ну вод природних джерел північно-західного регіону о. Хортиці та правобе-

режної частини Запоріжжя і встановлення їх відповідності санітарним нор-

мам.

У північно-західній частині о. Хортиці є джерела вод: № 3 – на терито-

рії профілакторію «ЗАлК»; № 5 і № 6 – недалеко від джерела № 3; № 7, № 8

і № 9 – три джерела вздовж піщаного пляжу західного берега острова; № 10

і № 11 – два джерела у верхній частині південного схилу балки Генерали.

У правобережній частині Запоріжжя об’єктом дослідження були 4 най-

популярніших у населення природних джерела води: «Козацька криниця»,

поблизу південної сторони Кар’єрної балки на території садівничого товари-

ства «Дружба-2», в урочищі «Вирва» і два джерела біля мосту «о. Хортиця –

Правий берег».

Для порівняння аналізували зразки води Дніпра в районі мосту поблизу

Правого берега та в районі піщаного пляжу західного берега о. Хортиця. Фі-

зичні та хімічні аналізи вод природних джерел виконували за методиками,

розробленими Українським науковим центром охорони вод. Визначали луж-

ність, тимчасову та постійну жорсткість, загальну мінералізацію, катіони ка-

31

льцію, магнію, заліза, алюмінію, аніони – сульфати, хлориди, фториди, ніт-

рити, нітрати, амонійний азот, фосфати.

Для оцінки бактеріального зараження водних джерел були використані

традиційні методи: визначення загального мікробного числа (ЗМЧ); визна-

чення кількості бактерій групи кишкової палички (Coli-індекс).

Результати досліджень свідчать, що загальна жорсткість води всіх дос-

ліджуваних джерел є вищою ніж у Дніпрі, і величина цього перевищення

дуже значна. Винятком є вода джерела № 3, загальна жорсткість якої стано-

вить 4,4 мг екв/л. Якщо врахувати, що до м’яких належить вода з загальною

жорсткістю до 4,0 мг екв/л, то вода джерела № 3 має незначне перевищення

норми за загальною жорсткістю. Але, з іншого боку, вода джерела № 3 має

постійну жорсткість (сульфати і хлориди кальцію та магнію), у 13 разів бі-

льшу, ніж постійна жорсткість водопровідної води та води Дніпра:

2,6 мг ·екв/л та 0,2 мг екв/л відповідно. Відомо, що постійне вживання води

з високою жорсткістю зумовлює утворення каменів у нирках і в жовчному

міхурі, а також відкладення солей у суглобах. Приблизно такий же дебіт во-

ди, як джерело № 3, має джерело «Козацька криниця» – 780 л/год. і таку ж

постійну «освіжаючу» температуру: 9°–9,3

° С. Загальна жорсткість цієї води

– 9,0 мг екв/л, а постійна жорсткість у 32 рази перевищує таку ж жорсткість

дніпровської води.

У мікробіологічному відношенні найзабрудненішою є вода Дніпра: за-

гальне мікробне число в ній досягає 30 тис. клітин в 1 мл води. Відповідно до

санітарних норм цей показник не повинен перевищувати 100 клітин мікроор-

ганізмів в 1 мл води. Вимоги Держстандарту 2874-73 до числа кишкових па-

личок (Coli-індекс) – не більше трьох клітин в 1 літрі води; в дніпровській

воді в 1 літрі міститься 15 мільярдів мікроорганізмів.

Досліджувані нами води природних джерел о. Хортиці і правобережної

частини Запоріжжя також виявилися дуже забрудненими мікроорганізмами

і кишковою паличкою: джерело № 3 – 350 млн клітин кишкової палички в

1 літрі води, «Козацька криниця» – 700 тис. клітин/літр, «Вирва» –

460 тис. клітин/літр, всі інші джерела – не менше декількох мільйонів клітин

на 1 літр води.

Таке надмірне забруднення мікробами води Дніпра і вод природних

джерел є результатом негативного впливу людини на природу. Якщо у воді є

кишкова паличка, то при використанні такої води як питної можливе зара-

ження збудниками тифу, холери, дизентерії. На основі результатів дослі-

дження можна зробити деякі практичні висновки:

1. Води природних джерел північно-західного регіону о. Хортиці і пра-

вобережної частини Запоріжжя в природному стані вживати не можна

внаслідок високого вмісту солей та надзвичайно великої кількості мі-

кроорганізмів.

2. Води джерел № 3, № 7, № 8 і № 9 можуть бути використанні як питні

води тільки після кип’ятіння, щоб зруйнувати солі тимчасової жорст-

кості та знищити мікроорганізми.